Análisis del ciclo del nitrógeno en el medio ambiente con relación al agua subterranea y su efecto en los seres vivos

Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
Análisis del ciclo del nitrógeno en el medio
ambiente con relación al agua subterránea y
su efecto en los seres vivos
Julia Pacheco Avila1, Roberto Pat Canul2 y Armando Cabrera Sansores1
RESUMEN
Debido al ciclo del Nitrógeno, la presencia de nitratos y nitritos en el ambiente se da de manera natural; sin
embargo, las actividades humanas modifican sus concentraciones y pueden hacer que estos compuestos sean
potencialmente peligrosos para la salud humana y animal. Los nitratos en el suelo y en las aguas subterráneas se originan
de la descomposición natural por microorganismos de materiales nitrogenados orgánicos como las proteínas de las
plantas, animales y excretas de humanos y de animales. Las fuentes ambientales más importantes son el uso de
fertilizantes nitrogenados, la disposición de excretas y la disposición de desechos municipales e industriales. Aunque el
nitrito es el compuesto tóxico, debido a que se forman a partir de los nitratos, un factor determinante en la incidencia de la
toxicidad es la concentración de nitratos en el agua. El principal mecanismo de toxicidad de los nitritos es la oxidación del
ion ferroso a ion férrico, lo que puede producir metahemoglobinemia, efectos cardiovasculares y efectos respiratorios. El
riesgo para la salud debido a los nitratos y nitritos es función de la exposición, la existencia de condiciones favorables para
la reducción de nitratos a nitritos y algunos factores inherentes al individuo, por lo que no se puede formular una relación
dosis-respuesta con respecto a la presencia de nitratos en el agua.
El Nitrógeno es un elemento diatómico y se
encuentra en estado gaseoso a temperatura y presión
ordinaria, comprende el 78% de la atmósfera terrestre y
en su forma elemental es relativamente inerte.
La química del Nitrógeno es compleja debido
a los muchos estados de oxidación que puede asumir y
al hecho de que ese cambio en el estado de oxidación
puede ser llevado a cabo por organismos vivos. Este
cambio en el estado de oxidación producido por las
bacterias, puede ser positivo o negativo, dependiendo de
las condiciones aeróbicas o anaeróbicas prevalecientes
(Sawyer y Mc. Carty, 1978). Desde el punto de vista de
la química inorgánica, el Nitrógeno puede existir en
siete estados de oxidación (Tabla 1).
1
2
Tabla 1. Estados de oxidación de los compuestos del
Nitrógeno
Compuesto
NH3
N2
N2O
NO
N2O3
NO2
N2O5
Estado de oxidación
-III
0
I
II
III
IV
V
Debido a que los estados I, II y IV, tienen poca
significancia en los procesos biológicos, la química del
Profesor Investigador del Cuerpo Académico de Ingeniería Ambienta, FIUADY (pavila@tunku.uady.mx)
Técnico Académico, colaborador del Cuerpo Académico de la Facultad de Ingeniería de la UADY
73
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
Nitrógeno de interés para el medio ambiente, puede
resumirse en cuatro estados de oxidación (Tabla 2).
Las relaciones que existen entre las formas de
los compuestos del Nitrógeno y los cambios que
ocurren en la naturaleza, se ilustran en la Figura 1.
En este diagrama, puede observarse que la
atmósfera sirve como un reservorio desde el cual el
Nitrógeno es constantemente removido por la acción de
las descargas eléctricas y por la fijación del nitrógeno
por bacterias y algas. Durante las tormentas eléctricas,
grandes cantidades de nitrógeno son oxidadas a N2O5 y
74
Tabla 2. Compuestos nitrogenados de interés para el
medio ambiente
Compuesto
NH3
N2
N2O3
N2O5
Estado de oxidación
-III
0
III
V
su unión con el agua produce Ácido Nítrico, el cual es
llevado a la superficie de la tierra con la lluvia. Por otra
parte, los compuestos de Nitrógeno son liberados en los
productos de desechos del cuerpo durante toda la vida;
así por ejemplo, la orina contiene el Nitrógeno
resultante del desdoblamiento metabólico de las
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
proteínas. El Nitrógeno que existe en la orina,
principalmente como Urea, es hidrolizada rápidamente
por la enzima Ureasa a Carbonato de Amonio. Las
heces de los animales contienen grandes cantidades de
materia proteínica no asimilable (Nitrógeno orgánico);
esta materia proteínica y la remanente en el cuerpo de
los animales muertos y las plantas, son convertidas en
gran medida a Amonio por la acción de las bacterias
saprófitas, bajo condiciones aeróbicas o anaeróbicas.
importantes. En concentraciones normales, la fracción
de amonio es muy pequeña y puede ser oxidado por
acción química, fotoquímica y bacteriana. En las aguas,
este proceso se acelera por la actividad de las bacterias.
Una molécula de amonio puede combinarse con un
protón disponible para formar un ion amonio cargado
positivamente. En los suelos, las partículas sólidas
cargadas negativamente se adhieren al ion amonio
cargado positivamente.
Sin embargo, algo de Nitrógeno permanece
como materia no digerible y pasa a ser parte del detritus
o del humus. El Amonia liberado, puede ser usado por
las plantas para producir proteínas, pero si se libera en
exceso de lo que requiere la planta, el exceso es oxidado
por bacterias nitrificantes autótrofas del grupo
Nitrosomonas y lo convierten a nitrito.
Los suelos de bajo pH son más eficientes en el
proceso de adsorción del ion amonio que aquellos de
pH elevado y los suelos con alto contenido orgánico son
menos eficientes que los suelos minerales con una
capacidad similar de intercambio catiónico.
2NH3
+ 3O2
→ 2NO2- + 2H+ + 2H2O
Los nitritos son oxidados a nitratos por
bacterias del grupo Nitrobacter.
2NO2- + O2 → 2NO3
Estos nitratos pueden servir como fertilizantes
para las plantas y los que se producen en exceso, son
llevados al agua a través de la percolación en los suelos.
Bajo condiciones anaeróbicas los nitritos y nitratos son
reducidos por el proceso de denitrificación.
Comportamiento hidroquímico del Nitrógeno
El contaminante inorgánico más común
identificado en agua subterránea es el Nitrógeno
disuelto en la forma de nitrato, debido a que es la forma
más estable en que puede encontrarse el Nitrógeno y su
presencia en concentraciones no deseables (mayor a 45
mg/l) es potencialmente peligrosa en los sistemas
acuíferos (Freeze y Cherry, 1979). Aunque el nitrato es
la forma principal en que el Nitrógeno está en el agua
subterránea, también puede estar presente en la forma de
amonio, amoníaco, nitrito, óxido nitroso y nitrógeno
orgánico incorporado a sustancias orgánicas (Figura 2).
El Nitrógeno puede encontrarse en el agua en
tres maneras diferentes: como gas disuelto, en
combinaciones inorgánicas y en combinaciones
orgánicas.
El nitrógeno orgánico no ha recibido mucha
atención como una fuente potencial de contaminación
pero la presencia de éste debe de esperarse en el agua
subterránea ya que puede provenir de rellenos
sanitarios, desechos de ganadería y plantas de
tratamiento de aguas residuales.
El nitrógeno puede moverse a través del medio
poroso por algunos métodos. Estos métodos pueden
operar independientemente o en conjunto. Los
compuestos de nitrógeno pueden moverse a través del
suelo como gases o como solutos en soluciones acuosas.
El nitrógeno en la materia orgánica insoluble o
en forma mineral puede ser transportado a través del
perfil del suelo por organismos (a través de excreción o
transporte mecánico) o por suspensión de partículas en
suelo y agua. La distancia, dirección y cantidad de
nitrógeno transportados varía con el tiempo y con las
propiedades químicas, físicas y biológicas del suelo
Los microorganismos juegan un papel
importante en el ciclo del nitrógeno. Alrededor del 90%
del nitrógeno total en suelos está en forma orgánica no
disponible. El nitrógeno orgánico en el suelo puede ser
convertido por actividad microbiana a ion amonio por el
proceso de amonificación (Kenney y Walsh, 1972). Los
iones amonio positivos pueden ser atraídos por
partículas cargadas negativamente como la arcilla y
materia orgánica sólida y de esta forma ser resistentes a
percolar. Los iones amonio pueden empezar a percolar
hasta que la capacidad de intercambio catiónico del
suelo sea satisfecha (Ayans, 1975).
El nitrato, nitrito y el ion amonio son formas
inorgánicas de nitrógeno que se encuentran en
combinación con iones bivalentes y monovalentes. Por
lo que se refiere al ion amonio, solamente a un pH
superior a 9 se puede encontrar en concentraciones
75
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
Las altas
concentraciones de calcio y
magnesio probablemente interfieren con la adsorción de
amonio (Coffe y Bartholomew, 1964). La
amonificación depende de la temperatura del suelo,
aeración y el pH del suelo. El siguiente paso en la
reacción del nitrógeno es la Nitrificación, que es un
proceso de oxidación microbiológica del ion amonio a
la forma de nitrato. Esto ocurre rápidamente bajo
condiciones aireadas con una temperatura entre 15 a
76
30°C y un pH de 6.5 a 7.5 (Keeney et al, 1972). De las
numerosas reacciones de oxidación y de reducción, la
nitrificación inicial por las bacterias, hongos y
organismos autótrofos se puede expresar como:
(Kuznetsov, 1970):
NH4+ + 1½ O2
serie
↔ 2H+ + NO2- + H2O
Esta ecuación, se desarrolla a través de una
de estados de oxidación pasando por
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
hidroxilaminas y oxima pirúvica hasta ácido nitroso
(Wetzel, 1981):
NH4+ → NH2OH → H2N2O2 → HNO2
Estos productos intermedios son altamente
lábiles a la oxidación física y heterotrófica, y se
encuentran raramente en cantidad significativa si los
comparamos con otras formas de nitrógeno combinado
(Baxter et al., 1973). Las bacterias nitrificantes capaces
de oxidar el NH4+ a NO2-, son principalmente del género
Nitrosomonas
(Nitrosobacteriaceae,
orden
Pseudomonadales), aunque se conocen otros géneros
que pueden realizar este proceso (Alexander, 1965).
Estas bacterias son mesófilas, tolerando
amplios límites de temperatura (1 a 37°C), y muestran
un crecimiento óptimo a un pH próximo a la
neutralidad. Posteriormente el nitrito se oxida a nitrato:
2NO2-
+ O2 → 2NO3
Nitrobacter es el género principal de bacterias
implicado en esta oxidación y es menos tolerante a las
bajas temperaturas y a pH elevado, condiciones que
pueden llevar a una ligera acumulación de NO2-N. El
total de reacciones de nitrificación requiere 2 moles de
oxígeno para la oxidación de uno de NH4+:
NH4+
+ 2O2
→ NO3- + 2H+ + H2O
Aunque para que se produzca la nitrificación el
medio debe ser aeróbico, estos procesos continúan
produciéndose hasta que se alcanzan concentraciones de
0.3 mg de 02 /l, en cuyo caso el ritmo de difusión de
oxígeno a las bacterias alcanza un punto crítico.
En los suelos, el movimiento de los nitratos es
dependiente de la cantidad de agua que está infiltrando
el suelo y el contenido de humedad de este depende de
la precipitación, porosidad y permeabilidad. Durante los
períodos lluviosos, incrementa el percolado de nitratos
ya que los niveles de humedad del suelo son altos y la
tasa de evapotranspiración es reducida (Alexander,
1965).
Así también, los nitratos pueden ser reducidos
a nitrógeno gaseoso por microorganismos mediante el
proceso llamado denitrificación. La denitrificación
bacteriana consiste en la reducción bioquímica de los
aniones de nitrógeno oxidados, NO3-N y NO2-N, para la
oxidación de la materia orgánica. Los pasos generales
de este proceso son los siguientes:
NO3- → NO2- → N2 O → N2
lo cual provoca una disminución significativa del
nitrógeno combinado que puede perderse parcialmente
si no es refijado.
Muchas bacterias anaeróbicas facultativas,
especialmente de los géneros Pseudomonas,
Achromobacter, Escherichia, Bacillus y Micrococcus,
pueden usar el nitrato como aceptor exógeno terminal
de H+ en la oxidación de los substratos orgánicos
(Alexander, 1965). Las reacciones de denitrificación
están asociadas con la enzima nitrógeno reductasa y con
cofactores de hierro y molibdeno y operan tanto bajo
condiciones aeróbicas como anaeróbicas (Bamdurski,
1965).
Un ejemplo de la reacción de oxidación de la
glucosa y de reducción de nitrato es el siguiente
(Hutchinson, 1957):
C6 H12 O6 + 12 NO3- ↔ 12 NO2- + 6 CO2 + H2O
y de la reducción de nitrito a nitrógeno molecular:
C6 H12 O6 + 8 NO2- ↔ N2 + 2 CO2 + 4 CO3= + 6
H2O
Las reacciones de denitrificación adquieren
gran intensidad en los ambientes anaeróbicos como el
hipolimnion de lagos eutróficos y en los sedimentos
anóxicos, donde los substratos orgánicos oxidables son
relativamente abundantes.
Los niveles de reducción-oxidación de las
especies del nitrógeno en el agua subterránea, son
determinados esencialmente por la introducción de
oxígeno en los cuerpos de agua subterránea ocasionada
por la circulación y por el consumo de oxígeno debido a
la descomposición de materia orgánica. Las variables
más importantes en estos sistemas, son: el contenido de
oxígeno en el agua de recarga, la distribución y
reactividad de la materia orgánica, la presencia de otros
reductantes en el acuífero y la tasa de circulación del
agua subterránea (Drever, 1988).
Efectos de los nitratos en los seres vivos
En el hombre, la metahemoglobinemia es el
principal efecto tóxico de la ingestión de nitratos y
77
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
nitritos. La metahemoglobinemia es causada por
nitritos, que son los productos de reducción de los
nitratos. La reducción, por lo común, se realiza
mediante acción microbiana en el medio ambiente o en
el organismo. En consecuencia, los riesgos de salud de
la exposición a los nitratos están vinculados no sólo con
su concentración en el agua y los alimentos, sino
también con la presencia o ausencia de condiciones
favorables a su reducción a nitritos. Los lactantes son el
grupo más vulnerable por las siguientes razones:
acompañan de cianosis manifiesta, y, signos y síntomas
hipóxicos, como debilidad, disnea por el ejercicio,
cefalalgia, taquicardia y pérdida del conocimiento
(Arena, 1970; Comité sobre Acumulación de Nitratos,
1972).
1) La menor acidez de su estómago, que permite el
desarrollo de ciertos microorganismos que contienen
enzimas capaces de reducir nitratos a nitritos;
No obstante, que la característica sobresaliente
de la toxicidad del nitrato es el desarrollo de la
metahemoglobinemia, los nitratos pueden también
causar vasodilatación que agrava los efectos de la
metahemoglobinemia. En 1895, se reconoció por
primera vez la intoxicación aguda por nitrato en ganado
vacuno (Wright y Davidson, 1964), en tanto que Comly,
en 1945 fue el primero en notificar la intoxicación por
nitratos en lactantes debido al consumo de agua de pozo
en E.U.A., éste investigador encontró elevados niveles
de metahemoglobina y los signos conexos del nitrato en
dos lactantes que habían consumido agua que contenía
concentraciones elevadas de nitratos (619 y 388 mg/l).
2) La hemoglobina fetal, que constituye una proporción
considerable de la hemoglobina del lactante, y a los
eritrocitos que durante la niñez pueden ser más
susceptibles a la conversión a metahemoglobina por la
acción de los nitritos;
3) El sistema enzimático que puede reducir
metahemoglobina a hemoglobina, es deficiente en el
lactante, y
4) La ingesta de líquidos en el lactante, es más elevada
que la del adulto en relación con el peso corporal.
El mecanismo de formación de la
metahemoglobina es el siguiente: la hemoglobina (Hb)
es una proteína conjugada cuyo grupo posee cuatro
átomos de hierro, y el estado de oxidación es Fe2+. En la
metahemoglobina (MetHb) el hierro se encuentra en su
forma oxidada Fe3+. Los eritrocitos contienen
normalmente pequeñas cantidades de MetHb, que
resultan de la oxidación espontánea de la Hb a
diferencia de la Hb, la MetHb no transporta oxígeno;
por lo tanto su presencia en cantidades elevadas es
incompatible con la vida.
Los eritrocitos poseen dos sistemas
enzimáticos que reducen la MetHb a Hb; ellos son: la
diaforasa I, que utiliza el dinucleótido de nicotinamida y
adenina reducida (NADH) como coenzima, y la
diaforasa II, que utiliza el fosfato de NADH (NADPH)
como coenzima. El primer sistema mantiene el nivel de
MetHb entre 1 y 2%.
Se suele considerar que el contenido medio de
metahemoglobina en poblaciones sanas es inferior al
2% de la concentración de la hemoglobina total (Comité
sobre Acumulación de Nitratos, 1972; Gobbi et al,
1974; Smith, 1972). A partir de aproximadamente 10%
la metahemoglobinemia puede producir cianosis
asintomática, en tanto que los niveles de 20-50% se
78
Aunque no se conoce la concentración letal de
metahemoglobina se sabe que puede ocurrir la muerte a
niveles superiores al 50% (Comité sobre Acumulación
de Nitratos, 1972).
Bayley (1966), notificó 10 casos de lactantes a
los que se administraron preparaciones de leche en
polvo elaboradas con agua de pozo con concentraciones
de nitratos superiores a 75 mg/l. Dos de los lactantes
cuyas preparaciones de leches se habían hecho con agua
de pozos que contenían nitrato en concentraciones de
1200-1300 mg/l desarrollaron cianosis rápidamente en
ambos casos, pereciendo antes que pudiera aplicarse
alguna terapia.
En el Estado de Minesota (E.U.A) Bosch et al.,
(1950)
informaron
de
139
casos
de
metahemoglobinemia infantil a causa de la ingestión de
agua de pozo con una alto contenido de nitrato (más de
89 mg/l); la tasa de mortalidad fue del 10%. En Kansas
se notificaron 13 casos de metahemoglobinemia infantil
incluyendo tres defunciones, causadas por el consumo
de agua de pozo entre el principios del decenio de 1940
a 1950 (Walton, 1951). Por otra parte no se observaron
casos de metahemoglobinemia infantil en zonas urbanas
de Nueva York ni en la provincia de Ontario, Canadá
donde eran bajas las concentraciones de nitrato en el
agua (Ciavaglia y Thompson, 1969). Knotek y Schmidt
(1964)
informaron
de
115
casos
de
metahemoglobinemia sobre un total de 5,800 niños
nacidos en la parte central de Checoslovaquia entre
1953 y 1960. De estos casos el 8% fueron fatales, el
52% graves y el 40% leves. La mayor parte de las
defunciones estuvieron asociadas con el consumo de
agua que contenían concentraciones de nitrato en una
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
amplitud de 70-250 mg/l. En estos casos la
metahemoglobinemia estuvo invariablemente asociada
con el consumo de preparaciones de leche para
lactantes, que contenían microorganismos, como B.
subtilis, que pueden reducir nitratos a nitritos. Estos
investigadores informaron del efecto inhibidor del suero
de mantequilla sobre esta conversión. Atribuyeron este
efecto a la presencia de Streptococcus lactis, que
produce el antibiótico nisina y puede prevenir el
desarrollo de las esporas de B. subtilis.
Shuval y Gruener (1972) estudiaron
comunidades con diversas concentraciones de nitratos
en el agua potable de Israel. Las concentraciones de
nitrato reportadas fueron de 50-90 mg/l. Se compararon
con testigos donde el nivel medio eran de 5 mg/l. Estos
investigadores no comprobaron casos claros de
metahemoglobinemia ni advirtieron diferencias
significativas
en
las
concentraciones
de
metahemoglobina. Sin embargo, se observó que había
un consumo general de zumos cítricos y que el consumo
de agua en las preparaciones de leche para lactantes era
bajo.
La bibliografía de la URSS registra
información respecto de un número relativamente
reducido de casos de metahemoglobinemia asintomática
causada por nitratos en el agua (Diskalenko, 1969;
Molitev, 1969). En los niños cuya agua potable contenía
concentraciones
elevadas
de
nitratos,
la
metahemoglobinemia, por lo común no pasaba del 10%,
si bien ocasionalmente se observaron niveles más altos.
Sattelmacher (1962) y Simón et al., (1964) compilaron
1060
y
745
casos
respectivamente
de
metahemoglobinemia infantil causada por agua
contaminada por nitratos en la República Federal de
Alemania. La mayor parte de los casos estuvieron
relacionados con agua de pozos privados, y en 84-90%
de los casos el agua contenía una concentración de
nitratos superior a 100 mg/l ( si bien se notificaron unos
cuantos casos de metahemoglobinemia con agua que
contenía menos de 50 mg/l).
las mujeres embarazadas (Skrivan, 1971). Por lo tanto
se ha pensado con inquietud en los efectos que sobre el
feto puede tener la reducción general de la tensión del
oxígeno. Gelperin et al., (1971) informaron
recientemente de la presencia de metahemoglobinemia
en un recién nacido presumiblemente expuesto a
nitratos por vía trasplacentaria. Las 72 madres y
lactantes incluidos en este estudio habían estado
expuestos a agua con concentraciones de nitrato de 2845 mg/l en un lapso de dos meses. En las dos semanas
de máxima concentración (45 mg/l) los niveles medios
de metahemoglobina fueron de 1.18% en las madres y
1.91% en los recién nacidos y los de una madre y un
niño se elevaron a 6.39% y 5.87% respectivamente.
Se observó que los niños de 12 a 14 años de
edad que bebían agua con 105 mg/l de nitrato tenían
reacciones levemente diferidas a los estímulos
luminosos y acústicos y una metahemoglobinemia
media de 5.3 % en comparación con niños testigos que
bebían agua con 8 mg/l y cuyas metahemoglobinemias
promediaban 0.75% (Petukhov e Ivanov, 1970).
Un estudio realizado en una región rural al
norte del estado de Yucatán, mostró que existían
grandes diferencias en las concentraciones de nitratos en
pozos cercanos, como resultado de las condiciones y
características de cada pozo en particular, debido a la
naturaleza kárstica del subsuelo. Asimismo, se encontró
que la tendencia de las concentraciones de este
contaminante en el agua subterránea es de naturaleza
estacional, con las mayores concentraciones asociadas a
los centros poblacionales que conforman dicha área de
estudio (Pacheco, 1985). Respecto a la relación de la
presencia de nitratos con la salud, las estadísticas para la
incidencia de la mortalidad infantil en los Estados
Unidos Mexicanos para el período 1940-1975, indican
que no existen registros para la metahemoglobinemia
infantil (cianosis) dentro de las principales causas de
defunción en niños menores de un año reportado por el
INEGI en 1981.
Commoner et al., (1972) observaron
elevaciones
subclínicas
pequeñas,
aunque
estadísticamente
significativas,
en
la
metahemoglobinemia de adultos expuestos a ingestas
elevadas de nitratos en una zona rural cuando se les
comparó con una población urbana testigo. Asimismo,
existen algunos datos que indican que, en condiciones
similares, las embarazadas de zonas rurales tienen
niveles de metahemoglobina más altos que la de las
zonas urbanas. Esta circunstancia reviste particular
interés por cuanto investigadores anteriores han
notificado de una mayor susceptibilidad a los nitratos en
79
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
Agradecimientos
Este estudio fue realizado a través de proyectos de investigación financiados por el Consejo Nacional de
Ciencia y Tecnología (Claves: 2191P-B9507 y 27912T) y por la Universidad Nacional Autónoma de México
(PAEP, 103314 y 030623). Asimismo, J. Pacheco agradece al CONACyT y al PROMEP, el apoyo económico
otorgado para realizar estudios de doctorado.
Referencias
Alexander M. (1965). Nitrification. Agronomy., Vol.10, pp. 307-343
Walton G. (1951). Survey of literature relating to infant methemoglobinemia due to nitrate-contaminated water. Am. J.
Public Health., No. 41, pp. 986-999
Arena J.M. (1970). Poisoning, Toxicology, Symptoms and Treatment. 2a. Edition. Springfield (Illinois): Banerston
House., 9 p.
Ayans J.E. (1975). Salt Transport in Irrigated Soils, Ph.D. Dissertation, Colorado Estate University., USA.
Bamdurski R.S. (1965). Biological Reduction of Sulfate and nitrate. In J. Bonner and J.E. Varner, Eds. Plant
Biochemistry - New York, Academic Press, pp. 467-490
Baxter R.M., Wood R.B., Prosser M.V. (1973). The probable Occurence of hidroxilamine in the Water of an Ethiopian
lake. Limnol. Oceanogr., Vol. 18, pp. 470-472
Bayley W.P. (1966). Methemoglobinemia - acute nitrate poisoning in infants: second report. J. Am. Osteopath. Assoc.,
No. 66 pp. 431-434
Bosh H.M., Rosenfield A.B., Huston R., Shipaman H.R., Woodward F.L. (1950). Methemoglobinemia and Minnesota
Well Supplies., J. Am. Water Assoc., No. 42, pp. 1161-170
Coffe R.C., Bartholomew W.F. (1964). Some aspects of Sorption By Soil Surface. Soil sc. Society of America., Proc.,
Vol 28, No. 4, pp. 485-490
Ciavaglia F., Thompson R.P. (1969). Infant methemoglobinemia. Absence in areas with low concentrations of nitratenitrogen in water supply. N.Y. State., Journal Med. No. 69, pp. 3128-3129
Comité de Estudio de la Acumulación de Nitratos. (1972). Acumulación of Nitrate. Washington, D.C., Academia
Nacional de Ciencias. pp. 48
Comly H.H. (1945). Cyanosis in infants caused by nitrates in well water. J. Am. Med. Assoc., No. 129, pp. 112-116
Commoner B., Shearer G., Kohl D. (1972). A Estudy of Certain Ecological, Public and Economic consequences of The
Use of Inorganic Nitrogen Fertilizer. Saint Louis, Universidad de Washington. Primer Informe Anual de
Adelantos, Subsidio NSF GI29926x
Diskalenko A.P. (1969). Metahemoglobinemia causada por nitratos hallados en el agua y medidas profilácticas. Kisinev.
pp. 35-42
Drever J.I. (1988). The geochemistry of natural waters. prentice Hall., pp. 352-355.
Freeze R. A., Cherry J. A. (1979). Groundwater. Prentice - Hall, Inc. pp. 367-389
Gelperin A., Jacobs E.E., Kletke L.S. (1971). The Development of methemoglobin in mothers and newborn infants from
nitrate in Water supplies. Ill. Med. J., No. 140, pp. 42- 44
80
Artículo de Divulgación
Pacheco J. et. al. / Ingeniería 6-3 (2002) 73-81
Gobbi A., Soverini R., Grisler R. (1974). (Cifras normales de metahemoglobinemia observadas en 500 habitantes de la
ciudad de Milán.) Med. Lav., No. 65, pp. 306-310
Hutchinson G.E. (1957). A treatise on limnology. I. Geography Physics, and Chemistry. New York, Jhon Wiley & Sons,
Inc., Inc. pp. 1015
INEGI (1981). Incidencia de la mortalidad infantil en los Estados Unidos Mexicanos, (1940-1975). Secretaría de
Programación y Presupuesto. Coordinación General de los Servicios Nacionales de Estadística, Geografía e
Informática. p. 215
Keeney D.R., Walsh L.W. (1972). Available Nitrogen in rural ecosystems. Sources and fate. Hortscience., Vol. 7, No. 3,
pp. 219-223
Knotek Z., Schmidt P. (1964). Pathogenesis, incidence and possibilities of preventing alimentary nitrate
methemoglobinemia in infants. Pediatrics., No. 34, pp. 78-83
Kuznetsov S.I. (1970). Microflora of Lakes and their Geochemical Activities. Leningrad , Izdatel' Stvo Naudaka, p. 440
Molytev V.D. (1969). El problema de la methamoglobinemia causada por nitratos y nitritos, y su profilaxia, en relación
con la edad del individuo. Resumen del autor, de una tesis para obtener el grado de Candidato a las Ciencias
Médicas. Lenningrado pp. 157
Pacheco J. (1985). Evaluación del Contenido de Nitratos del Agua Subterránea en una Región al Norte de la Península de
Yucatán. En opción al Grado de Maestro en Ingeniería Ambiental UADY. 61 p.
Petukhov N.I., Ivanov A.V. (1970). Investigación de algunas reacciónes Psicofisiológicas en niños con
metahemoglobinemia debida a la presencia de nitratos en el agua. Gig. Sanit. No.35, Vol. 1, pp. 26-28
Sattelmacher P.G. (1962). Metahemoglobinemia por nitratos en el agua de beber. Scriftenr ver Wasser Boden Luftyg.,
No. 21, pp. 56-61
Sawyer C.N., Mc Carty, P.L. (1978). Chemistry For Environmental Engineering. 3 th. edition. Mc. Graw -Hill Book
Company. 534 p.
Shuval H.I., Gruener N. (1972). Epidemiological and toxicological aspects of nitrates y nitrites in the environment. Am. J.
Public Heath No. 62, pp. 1045-1062
Skrivan J. (1971). Methemoglobinemia in pregnancy. Acta Universitatis Carolinae medica No. 17, pp. 123-160
Smith C.H. (1972). Polycythemia, methemoglobinemia, sulfhemoglobinemia y miscellaneous anemias. En: Blood
Diseases of Infancy and Childhood. 3a. edición. San Louis (Missouri): The C.V. Mosby Company, pp. 450-454
Simon C., Manzke H., Kay H., Mrowetz G. (1964). On the occurrence, pathogenesis, and possibilities for profilazis of the
methemoglobinemia caused by nitrite. Z Kinderheilkd No. 91, pp. 124-138
Walton G. (1951) Survey of literature relating to infant methemoglobinemia due to nitrate-contaminated water. Am. J.
Public Health., No. 41, pp. 986-996
Wetzel R.G. (1981). Limnología. Ediciones Omega, S.A., Barcelona. 672 p.
Wright A.J., Davidson K.L. (1964). Nitrate accumulation in crops and nitrate poisoning in animals. Adv. Agron., Vol. 16,
pp. 197-247.
81